환경성 분석은 전과정평가(Life Cycle Assessment)를 이용하여 scale-up 실험 데이터를 바탕 으로 환경영향을 평가하였으며, 폐주물사를 재생하지 않고 매립하였을 때와 환경영향을 비교하 였다.
6.2.1 주조 공정에 대한 환경영향평가
① 주조 금속 종류별 환경영향평가
Durgesh Joshi[102]은 사형주조에 사용되는 주철, 주강, 알루미늄 제품에 따라 전과정평가를 통해 환경영향을 비교하였다 (Fig. 6-1). 기능 단위는 1 kg의 주철 주조품 제조이며, 알루미늄 과 주강 주조품의 기능 단위는 참고 문헌을 바탕으로 선정하였다. 주조에 사용된 바인더는 phenol, furan 등의 바인더가 사용되었고 주조에 필요한 원재료의 채취부터 에너지, 약품 등의 영향을 모두 고려하였다. 영향평가 항목별로 주물 종류에 따라 결과가 다르게 나타났지만, 알 루미늄 주조의 환경영향은 주강이나 주철 주조보다 작았다.
② 바인더 시스템에 따른 환경영향평가
Ashay Pare[103]은 사형 주조 공정에서 사용되는 바인더 종류에 따른 환경영향을 평가하였 다 (Fig. 6-2). 시스템 경계는 원료 채취, 운송, 중자 또는 주형 제작, 사용 후 폐사의 운송까지 고려하였다. 바인더 종류는 phenolic urethane, phenolic ester, phenolic formeldehyde, furan 등 을 사용하였고 기능 단위는 20 kg의 모래와 3%의 바인더를 사용해 중자를 만드는 것으로 설 정하였다.
영향평가 항목에 따라 결과는 다르게 나타났지만, furan을 사용하는 경우의 환경영향이 가장 낮았다. 이는 다른 바인더보다 furan을 사용할 때 유해가스가 적게 발생하기 때문이다.
Fig. 6-1. Environmental impacts of three cast metals[102].
(a) Global warming (b) Acidification
(c) Ecological toxicity (d) Eutrophication Fig. 6-2. Environmental impacts of binder systems[103].
③ 재생 방법에 따른 환경영향평가
Samuel Keith Ghormley[104]은 매립을 기준으로 물리적, 열적, 마이크로웨이브로 폐주물사를 재생하였을 때 경제성과 환경성을 비교하였다 (Fig. 6-3). 경제성 평가는 폐사의 재생으로 인 해 원사 구입과 운송 비용이 감소하여 재생에 의한 비용이 추가되더라도 폐사를 재생하는 것 이 경제적이었다. 그러나 환경성 평가는 재생 공정에 의해 추가되는 환경영향으로 인해 현재 매립하는 것보다 재생하는 것이 나쁘게 나타났다. 다만, 현재 매립 공정에 대한 전과정평가 결 과는 소규모와 대규모 매립에 대한 평균값을 사용하였기 때문에 매립 규모에 따라 현재 영향 이 달라질 수 있다고 판단하였다.
(a) Comparison of annual cost contribution
(b) Total foreground energy (c) Equivalent GHG emissions Fig. 6-3. Environmental impacts of regeneration methods[104].
6.2.2 습식 재생에 대한 환경영향평가
전과정평가의 목적은 폐주물사의 습식 재생 과정에서 발생하는 환경영향을 평가하는 것이다.
습식 재생에서 투입되는 물질은 scale-up 실험 결과를 바탕으로 폐사 1톤 처리를 처리할 때 전기 568 kWh, 수산화칼륨 11.2 kg, 공업용수 4 ton이다.
① 기능단위 및 시스템 경계
시스템 경계는 scale-up 실험에 사용된 폐사 1톤의 습식 재생이며, 기능 단위는 ‘폐사 1톤 처 리’로 선정하였다 (Fig. 6-4). 본 연구에서는 폐사 1톤 처리를 위해 필요한 에너지, 약품 등을 고려하였으며, 이에 필요한 원료채취와 가공 및 생산 단계를 고려하였고 습식 재생을 위한 운 영단계만 평가하였다. 그리고 폐사를 재생하지 않고 매립하는 경우의 환경영향과 습식 재생에 의한 환경영향을 비교하였다.
(a) wet regeneration of waste sand
(b) landfill without wet regeneration
Fig. 6-4. System boundary of wet regeneration and landfill.
② 영향범주 및 영향평가 방법론
전과정평가는 ISO 14042에서 명시한 절차에 따라 수행하였으며[105], 영향평가는 CML 2004 를 적용하였다. 영향범주는 자원고갈(ADP, 1/yr), 산성화(AP, ㎏ SO2 eq./㎏), 부영양화(EP, ㎏ PO43- eq./㎏), 지구온난화(GWP, ㎏ CO2 eq./㎏), 오존층파괴(ODP, ㎏ CFC 11 eq./㎏), 광화학 적 산화물 생성(POCP, ㎏ ethylene eq./㎏), 인간독성(HTP, ㎏ 1,4 DCB eq./㎏), 생태독성 (ETP, ㎏ 1,4 DCB eq./㎏)을 고려하였으며, 정규화와 가중화는 진행하지 않고 특성화 평가만 수행하여 결과를 비교하였다.
③ 가정 및 제한사항
폐사 1톤의 습식 재생에 대한 환경영향평가를 수행함에 있어 가정과 제한 사항은 다음과 같 다.
◯ 습식 재생 시스템 구축에 필요한 장비, 건축, 인프라 등은 고려하지 않았다.
◯ 습식 재생에 사용되는 전기, 약품, 용수는 scale-up 실험 결과를 바탕으로 산정하였다.
◯ 습식 재생 공정에서 발생하는 폐수에 의한 환경영향은 고려하지 않았다.
◯ 전력 생산, 수자원 생산, 수산화칼륨 생산은 국내 DB를 이용하였다.
◯ 무기바인더를 사용해 발생하는 폐사의 매립에 대한 DB가 없어 국내 DB인 폐지 매립 데이터를 사용하였다.
◯ 주물사 생산에 대한 DB는 참고문헌[79]을 바탕으로 회피영향을 고려하였다.
④ 물질별 영향평가 결과
폐사 1톤을 습식 재생할 경우 영향범주별 결과를 Table 6-5에 나타내었다. 대부분의 영향범 주에서 전기 사용에 의한 영향이 90% 이상 높았으며, 오존층파괴 영향에서만 약품 사용에 의 한 영향이 99%로 나타났다. 전기 사용은 건조 공정이 차지하는 비중이 70% 이상으로, 건조에 사용되는 전기량을 줄일 수 있다면 폐사 1톤을 습식 재생할 때 발생하는 환경영향을 크게 줄 일 수 있을 것으로 판단된다.
ADP AP EP GWP ODP POCP HTP ETP
Electricity 9.8E-01 1.4E+00 8.8E-02 2.8E+02 2.0E-07 4.6E-02 8.1E-01 9.6E-02
Chemicals 1.8E-03 7.1E-04 1.3E-04 4.0E-01 6.5E-10 4.2E-06 1.5E-03 3.4E-04
Water 8.5E-02 2.5E-02 3.0E-03 4.9E+00 1.6E-04 4.9E-04 3.2E-02 5.3E-03
Total 1.1E+00 1.4E+00 9.1E-02 2.9E+02 1.6E-04 4.7E-02 8.5E-01 1.0E-01 Table 6-5 Characterization of environmental impacts in inputs of wet regeneration
⑤ 공정별 영향평가 결과
재생 공정은 KOH 세척과 물 세척 3회 그리고 건조 공정으로 구성되어 있다. Scale-up 실험 결과를 바탕으로 공정별 영향평가를 진행하였고 그 결과를 Fig. 6-5에 나타내었다. 대부분의 영향평가 항목에서 건조 공정에 소모되는 전기에 의한 영향이 60% 이상이었으며, 오존층 파괴 항목에서만 수산화칼륨의 영향으로 KOH 세척 공정에 대한 환경영향이 99%이었다.
⑥ 습식 재생과 매립에 의한 영향평가 결과 비교
매립에 의한 영향은 ADP 3.1E-02, AP 2.9E-02, EP 7.9E-03, GWP 5.5E+02, ODP 8.7E-08, POCP 1.1E-01, HTP 5.0E-01, ETP 6.1E-02이었다 (Table 6-6). 매립에 의한 영향은 대부분의 영향범주에서 습식 재생보다 낮게 나타났지만, 지구온난화(GWP) 항목은 습식 재생보다 91%
높았고 광화학적 산화물 생성(POCP) 항목도 135% 높게 나타났다.
⑦ 매립 및 주물사 구입 감소에 대한 회피 영향
폐주물사의 재생은 매립되는 폐사의 감소와 더불어 새로운 주물사의 사용량을 줄일 수 있다.
따라서 습식 재생에 의한 회피 영향은 매립에 대한 영향과 새로운 주물사 구입에 대한 영향 감소를 고려해야 된다. Anamarija Grbeš[79]는 주조 공정에 사용되는 주물사 생산에 대한 환 경영향을 LCA를 통해 분석하였다. 다만, 대상 지역은 크로아티아에서 생산하는 공정을 고려하 였고 본 연구에 적용된 CML 2004 방법론을 적용하진 않았지만, Anamarija Grbeš가 제시한 결과를 바탕으로 주물사 생산에 대한 회피영향을 고려하였다. 주물사 1톤을 생산하기 위한 영 향평가 항목별 결과는 AP 2.8E-01, EP 6.8E-04, GWP 3.0E+01, ODP 4.5E-06, POCP 5.1E-01, HTP 7.3E-01, ETP 4.5E-02로 나타났다. 따라서 매립 감소와 주물사 구입량 감소에 따른 회피 영향을 고려한 습식 재생에 대한 환경영향은 ADP 1.0E+00, AP 1.1E+00, EP 8.3E-02, GWP –2.9E+02, ODP 1.5E-04, POCP –5.7E-01, HTP –3.8E-01, ETP –2.56.1E-03이었다 (Fig.
6-6). 다만, scale-up 실험이 아닌 실제 공장의 1년간 운전 데이터를 수집해 습식 재생에 의한 환경영향과 회피 영향을 고려한다면, 재생사의 재사용 후 버려지는 폐사의 양만큼 회피 영향이 감소하기 때문에 지금의 결과와는 달라질 수 있다.
Fig. 6-5. Characterization of environmental impacts in each processes of wet regeneration.
ADP AP EP GWP ODP POCP HTP ETP
Landfill 3.1E-02 2.9E-02 7.9E-03 5.5E+02 8.7E-08 1.1E-01 5.0E-01 6.1E-02
Wet
regeneration 1.1E+00 1.4E+00 9.1E-02 2.9E+02 1.6E-04 4.7E-02 8.5E-01 1.0E-01 Table 6-6 Characterization of environmental impacts in landfill and wet regeneration
Fig. 6-6. Environmental impacts considering avoided impact.
6.2.3 전과정평가를 이용한 습식 재생에 대한 환경영향 평가 결론
습식 재생에 대한 환경영향은 자원고갈, 산성화, 부영양화, 지구온난화 등의 8개 영향범주별 로 평가하였으며, 전기 사용에 의한 영향이 90% 이상이었다. 습식 재생 공정에서 건조에 사용 되는 전기량이 70% 이상이며, 건조 공정에 사용되는 에너지를 줄일 수 있다면 습식 재생에 의 한 환경영향은 크게 감소할 것으로 판단된다.
그리고 매립에 대한 환경영향은 대부분의 항목에서 습식 재생에 비해 낮았지만, 지구온난화 와 광화학적 산화물 생성 영향은 매립이 습식 재생보다 높게 나타났다. 재생을 통해 새로운 주 물사 구입을 대체할 수 있고 매립하던 폐기물의 양이 감소함으로 이에 대한 회피 영향을 고려 해야 된다. 매립 양 감소, 원사 대체 등의 회피 영향을 고려한 습식 재생에 대한 환경영향은 지구온난화, 광화학적 산화물 생성, 인간 독성, 생태 독성 항목에서 마이너스 값을 나타내 환경 영향 감소 효과를 확인하였다.
제7장 결론 및 제언
본 연구에서는 사형 주조 공정에 사용되는 sodium silicate 기반의 무기바인더와 Si 성분이 99% 이상인 첨가제를 포함한 폐주물사의 화학적 처리를 통해 주조공정에 재사용하기 위한 최 적의 습식 재생 방안을 도출하고자 하였다. 실험에 사용된 무기바인더는 자동차의 3기통 실린 더 헤드를 만들기 위해 개발된 sodium silicate 기반의 무기바인더 (S 바인더)와 유동성 개선을 위해 계면활성제를 첨가한 무기바인더 (S-S 바인더)를 사용하였으며, 주조품의 밴딩 개선을 위한 파우더 형태의 첨가제 (P 첨가제)를 바인더와 함께 사용하였다. 습식 재생에 적합한 세척 액은 중성인 물 또는 알칼리성인 수산화칼륨 용액이었으며, 습식 재생에서 발생한 폐수는 응집 실험을 통해 처리 가능성을 평가하였다. 또한 폐주물사의 재생은 폐사 매립 비용과 원사 구매 비용을 절감할 수 있으며, 이를 바탕으로 습식 재생에 대한 경제성을 평가하고 재생 공정의 환 경성을 전과정평가기법으로 분석하였다. 본 연구의 결과를 요약하면 다음과 같다.
S 바인더를 포함한 중자 폐사는 물로 1회 세척하면 바인더가 6% 잔류하고 바인더가 잔류한 재생사는 원사와 20% 섞어 재사용이 가능하였다. 물로 2회 세척한 재생사는 원사와 동일한 강 도를 나타내 원사와 섞지 않고 100% 재사용이 가능하였다. S-S 바인더를 포함한 중자 폐사는 0.2M KOH 용액과 물 세척 2회를 통해 사용된 바인더를 모두 제거하였으며, 재생사를 3회 재 사용하더라도 입도, 강도, 유동성 등의 특성이 원사와 동일하였다. S-S 바인더에 P 첨가제를 추가한 중자 폐사는 S-S 바인더만 사용한 폐사의 재생 공정과 동일하게 세척하면 되지만, 주 조 폐사는 물 세척 공정을 추가하여 0.2M KOH 용액과 물 세척 3회를 통해 재생해야 한다. 그 리고 주조 재생사는 P 첨가제가 주물사 표면에 붙어 78% 잔류하여 재사용 과정에서 첨가제를 점감할 수 있음도 확인하였다.
폐사의 처리 비용은 화학적 재생의 경우 151,700 원/톤이었으며, 물리적 방법과 화학적 방법 을 함께 사용할 경우 167,200 원/톤이며, scale-up 실험은 153,809 원/톤이었다. 습식 재생에 대 한 비용은 원사의 구매비용과 위탁처리비를 포함한 170,000 원/톤보다 낮게 나타나, 경제성을 갖춘 습식 재생 방법을 확인하였다. 습식 재생에 대한 환경성 평가는 전과정평가를 이용해 매 립처리와 비교하였으며, scale-up 실험에 사용된 전기, 약품, 용수 등의 데이터를 바탕으로 폐 사 1톤 처리에 대한 환경영향을 분석하였다. 자원고갈, 산성화, 부영양화, 지구온난화, 오존층파 괴, 광화학적 산화물 생성, 인간 독성, 생태 독성에 대한 환경영향을 분석하였고 습식 재생에 사용되는 전기의 영향이 대부분의 영향평가 항목에서 90% 이상으로 높게 나타났다. 특히 건조 공정에 사용되는 전기량이 전체 전기 사용량의 70%로 나타나, 건조 공정의 효율을 높이면 습